2. LES INDICATEURS DCE ESTUARIENS : ETAT DES LIEUX A L’ECHELLE EUROPEENNE
2.6. I NDICATEURS BASES SUR DES PARAMETRES HYDROMORPHOLOGIQUES
2.6.1. Demande DCE (Directive 2000/60/CE, Annexe V
Pour la classification de l’état écologique des eaux de transition, la DCE demande de prendre en compte les éléments suivants :
« Paramètres hydromorphologiques soutenant les paramètres biologiques : Conditions morphologiques :
Variation de la profondeur
Quantité, structure et substrat du lit Structure de la zone intertidale Régime des marées :
Débit d’eau douce Exposition aux vagues »
La définition des états écologiques « très bon », « bon » et « moyen » donnée par la DCE est présentée dans le Tableau 17.
Tableau 17 : Définitions normatives des états écologiques « très bon », « bon » et « moyen » pour les indicateurs basés sur les paramètres hydromorphologiques en eau de transition (Directive 2000/60/CE, Annexe V)
Élément Très bon état Bon état État moyen
Régime des marées
Le débit d'eau douce correspond totalement ou presque totalement aux conditions non perturbées.
Conditions permettant d'atteindre les valeurs indiquées
[précédemment] pour les éléments de qualité biologique.
Conditions permettant
d'atteindre les valeurs indiquées [précédemment] pour les éléments de qualité biologique.
Conditions morphologiques
Les variations de
profondeur, l'état du substrat ainsi que la structure et l'état des zones intertidales correspondent totalement ou presque totalement aux conditions non perturbées.
Conditions permettant d'atteindre les valeurs indiquées
[précédemment] pour les éléments de qualité biologique.
Conditions permettant
d'atteindre les valeurs indiquées [précédemment] pour les éléments de qualité biologique.
Pour le « bon état » et « l’état moyen » les paramètres hydromorphologiques sont considérés en rapport avec la biologie : ils doivent permettre aux éléments de qualité biologique d’atteindre les valeurs correspondant au bon état ou à l’état moyen respectivement.
2.6.2. Etat d’avancement en France et problèmes rencontrés (notamment pour les estuaires de Seine, Loire et Gironde)
Un travail de Robert Lafite (Lafite et al., 2004, 2005) sur les indices morphodynamiques / indices de qualité physique d’un estuaire a été réalisé dans le cadre du programme scientifique
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53 Seine-Aval, phase 2 et 3. Ce travail a permis de dégager un certain nombre de métriques pertinentes pour évaluer l’état physique d’un estuaire. Cependant il ne fait pas de lien entre les paramètres hydromorphologiques identifiés et les éléments biologiques présents dans l’estuaire comme le demande la DCE.
Pour répondre à la demande DCE, un groupe de travail coordonné par Aldo Sottolichio a démarré en janvier 2009 dans le cadre du projet BEEST. Ces travaux ont abouti à :
- l’élaboration d’une synthèse sur les différentes démarches européennes liées à l’indicateur hydromorphologie (Foussard V., Sottolichio A., 2010). Par conséquent la présente synthèse aborde l’aspect hydromorphologie de manière superficielle.
- La définition d’indicateurs de qualité hydro-morpho-sédimentaire potentiels qu’il reste à présent à tester et valider sur les grands estuaires. Toute la démarche et les résultats sont synthétisés dans le rapport de Foussard V., Sottolichio A. (2011)
Par ailleurs, un autre groupe de travail national, coordonné pour la façade Atlantique-Manche- Mer du Nord par Charlotte Vinchon du BRGM (Bureau de Recherches Géologiques et Minières), a aussi été lancé en janvier 2009 afin de réponde aux exigences de la DCE, mais cette fois pour les eaux côtières et de transition dans leur ensemble. Ce groupe a pour objectifs :
(1) d’identifier les paramètres hydro-morpho-sédimentaires (HMS) permettant de définir le très bon état morphologique des eaux côtières et de transition en lien avec les éléments de qualité biologique définis par la DCE ;
(2) de définir les masses d’eau en très bon et en bon état hydromorphologique (Vinchon et al., 2009) et ;
(3) de proposer des paramètres HMS de suivi de la morphologie pour les programmes de suivi des Agences de l’Eau (Thiébot et al., 2010).
Dans ce cadre, une analyse bibliographique de la méthode anglaise (TraC-MImAS – UKTAG, 2008a) a été effectuée (Vinchon et al., 2009). Cette analyse a abouti au choix d’une approche par les pressions anthropiques amenant à définir deux types de liens : (1) lien pressions anthropiques – paramètres HMS et (2) lien paramètres HMS – biologie.
La concordance des objectifs des groupes BEEST et BRGM a conduit à une collaboration entre les experts impliqués : le groupe BEEST a apporté sa contribution pour la caractérisation des liens entre l’évolution des paramètres HMS et chaque compartiment biologique (l’influence que l’un aura sur l’autre). En revanche, il n’intervient pas pour le lien entre pressions anthropiques et paramètres HMS où la méthodologie retenue requiert de fixer des seuils limites acceptables pour certaines pressions (exercice que les experts impliqués dans le groupe BEEST ne souhaitaient pas réaliser du fait du caractère évolutif des masses d’eau et plus particulièrement des estuaires).
2.6.3. Etat des lieux des démarches adoptées par les autres Etats Membres
La majorité des travaux européens traitant des paramètres hydromorphologiques estuariens en lien avec la DCE qui ont pu être relevés dans le cadre de la présente synthèse sont basés sur une approche par les pressions anthropiques : l’impact des pressions anthropiques sur l’hydromorphologie est décrit et parfois quantifié (Tableau 18).
Au Pays Basque, un autre travail basé sur une démarche de modélisation est en cours de démarrage. Il faudra contacter Angel Borja dans quelques mois pour plus d’information. Ce travail aborde lui aussi les paramètres hydromorphologiques par l’entrée « pressions anthropiques » (Angel Borja, com. pers.). Les bases de cette nouvelle approche sont posées dans deux autres publications : Borja et al. (2006) et Borja & Elliott (2007).
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54 Au Royaume-Uni la démarche nationale est basée sur une approche par les pressions anthropiques (Department for Environment, Food and Rural Affairs – Defra, 2007 ; UK Technical Advisory Group, 2008a). Deux outils ont ainsi été développés :
Le TraC-MImAS (Transitional and Coastal Waters Morphological Impact Assessment System) qui est un outil permettant d’évaluer le risque écologique découlant de changements morphologiques.
Pour les apports d’eau douce en milieu estuarien (débit d’eau douce), un groupe de travail réunissant des ichtyologues, des benthologues et des spécialistes des macroalgues a tout d’abord déterminé des critères de sensibilité estuarienne aux variations de débit (à dires d’experts). Ensuite des normes (perte de débit au-delà de laquelle on change de statut écologique) ont été définies en fonction de la sensibilité du système telle que déterminée ci- avant et de l’état écologique supposé du système (UK Technical Advisory Group, 2008a, p. 52-59).
Une autre démarche traitant des paramètres hydromorphologiques a été construite par Aubry & Elliott (2005, 2006). Cette méthode testée en premier lieu sur l’estuaire de l’Humber (Angleterre) est une méthode plus réfléchie avec des indicateurs spécifiques intégrant aussi bien des informations sur l’hydromorphologie, la biologie et les usages (méthode détaillée et analysée de manière critique dans Foussard et al., 2011). Là encore, il s’agit d’une approche par les pressions anthropiques : ces deux auteurs ont développé des indicateurs de pressions pouvant affecter l’hydromorphologie des zones côtières et estuariennes. En Mer du Nord (Pays-Bas, Belgique, Royaume-Uni, Allemagne) le projet Harbasins (2008a et b) a repris la méthode de Aubry & Elliott (2005, 2006) basée en partie sur les pressions anthropiques.
Les néerlandais (Van Dam et al., 2009) ont par ailleurs lancé une étude qui vise la définition d'un programme de suivi pour mesurer des paramètres morphologiques de manière homogène sur toutes les masses d'eau côtières et de transition. Le lien entre la qualité hydromorphologique et la biologie n'a pas été prise en compte dans le choix des paramètres mais le « manuel hydromorphologie » est évolutif en fonction des résultats obtenus et des études faites en parallèle. Les paramètres choisis sont directement liés à la morphologie mais certains d'entre eux sont définis par des descripteurs se référant à des activités anthropiques (ex. occupation du sol des zones intertidales).
Les paramètres de Van Dam et al. ont été choisis selon les caractéristiques de 17 masses d'eau réparties sur 3 types de milieu : R-type (rivières et rivières tidales), M-type (lacs et canaux) et K&O-types (eaux côtières). Un groupe d'experts a sélectionné 9 paramètres potentiels de suivi associés pour le « R-type », selon leur pertinence pour qualifier le milieu et la disponibilité et la fiabilité des données disponibles. Par rapport aux mesures observées, des seuils de qualité ont été dérivés. Des classes d'état hydromorphologique ont donc été définies pour chaque paramètre cependant, une majorité des « bons états » sont établis comme étant « valeur proche de l'état naturel » non déterminé dans le document. Il est à noter que cette méthode correspond avant tout à un programme de suivi de la morphologie et non à la qualification du bon état selon la DCE.
Peu de travaux, en cours ou finalisé, n’ont pu être trouvés dans le cadre de la présente synthèse. Pour plus d’information, il est conseillé de se rapporter à la synthèse de Valérie Foussard (GIP Seine-Aval).
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Tableau 18 : Etat des lieux des démarches adoptées par les Etats Membres considérés pour la construction d’un indicateur DCE basé sur des paramètres hydromorphologiques pour les estuaires
Pa ys / zone Che rche ur(s)/ contact(s) cle f(s)
Ré fé rence (s)
principale(s) Principe Comme nta ire s
Pays Basque Borja, A. Borja et al., 2006
Détermination du risque de non atteinte du bon état écologique demandé par la DCE en tenant compte des pressions exercées sur le milieu. Méthode basée sur l'approche DPSIR - Driver Pressure State Impact Response : identification des pressions exercées et quantification de 4 niveaux de pression et impacts puis du risque de non atteinte à l'aide de seuils limites
La méthode décrite dans Borja et al. (2006) évalue le risque de non atteinte du bon état mais pas le bon état lui-même.
Elle a été testée sur l'ensemble des estuaires basques espagnols et a été jugée efficace. Elle demande une grande quantité de données (réseau de suivi régulier depuis une dizaine d'années sur les estuaires basques) Elle est basée sur un système de notation défini sur avis d'experts
Problème de redondance/amplification des pressions
Elliott, M. Aubry & Elliott, 2005, 2006
Méthode basée sur une comparaison à un état de référence jugé peu ou non perturbé + avis d'experts
à l'aide de systèmes de notation d'intensité des pressions anthropiques et de pondération de chacune d'elles
Méthodologie en phase de test mise au point selon les caractéristiques de l'estuaire de l'Humber. Elle a été appliquée sans adaptation aux estuaires de l'Ems (Pays-Bas) et de l'Escaut (Belgique) donnant des résultats parfois non conforme à la réalité (notamment sur l'Ems). Système de notation à dires d'experts pouvant entraîner une subjectivité non négligeable (ex. l'intensité des pressions est définie selon la perception des experts qui peut varier si on considère les impacts locaux ou à l'échelle de la masse d'eau - variabilité visible en comparant les notes attibuées).
Problème de redondance/amplifications des pressions
UKTAG, 2008a
TraC-MImAS : outil d'évaluation de l'impact d'un aménagement sur le milieu estuarien selon un principe de capacité du milieu à supporter des pressions anthropiques. Outil complété par deux outils détaillés d'évaluation du risque de dégradation de la morphologie (RBC2) et d'évaluation des apports en eau douce.
Cette méthode est un "outil de gestionnaire" automatisé créé essentiellement à dires d'experts avec système de notation et pondération. Elle comprend par conséquent un biais potentiel lié à la subjectivité . La cohérence des résultats est toutefois vérifiée selon les connaissances terrains et selon les résultats obtenus via d'autres outils. TraC-MImAS est assimilé à une étude d'impact dont les résultats sont considérés avec précaution plutôt qu'à une méthode de définition du bon état telle que demandée par la DCE.
Pays-Bas Van Dam O. Van Dam et al., 2009
Outil développé en tant que programme de suivi pour les masses d'eau de transition et côtières (étude réalisée sur 17 masses d'eau)
Valeurs des paramètres comparées à un état de référence
(généralement déterminé à l'aide de données anciennes ou avis d'experts).
Les documents explicitant cette approche sont principalement en néerlandais.
La méthode est en perpétuelle actualisation en fonction des méthodologies testées et des études faites en parrallèle. Une mise à jour est prévue courant 2010. Sottoclichio, A. Foussard & Sottolichio, 2010, 2011 Définition d'indicateurs morphologiques pertinents caractérisant le bon état physique de trois grands estuaires (Seine, Loire, Gironde) en lien avec la biologie.
Caractérisation de paramètres pertinents représentatifs du bon fonctionnement des masses d'eau. Qualification et quantification de l'influence de ces paramètres sur la biologie.
- Etude en réponse à la DCE mais le groupe se laisse la possibilité d'étendre l'analyse à des éléments non pris en compte dans la DCE. - Méthode basée sur les liens
biologie/hydromorphologie sans considérer les pressions anthropiques comme indicateurs en tant que tel (cf méthode du BRGM)
Les indicateurs retenus sont à tester, à valider et à hiérarchiser pour limiter les interdépendances. Certains d'entre eux sont classés dans la physico- chimie par la DCE mais sont (in)directement liés à la morphologie. Vinchon, C. et Thiébot J. (BRGM) Vinchon & Delattre, 2009 Thiébot & Vinchon, 3010 Caractérisation d'indicateurs physiques pour qualifier l'état hydromorphologique des masses d'eau côtières et de transition (groupe de travail national pour répondre aux demandes de la DCE) en lien avec les éléments de qualité biologique définis par la DCE
Travail en cours. La première phase est de définir quelles sont les masses d'eau côtières et de transition en très bon état écologique. A terme, l'objectif est de définir des paramètres hydromorphosédimentaires de suivi de la morphologie afin de maintenir le très bon et le bon état hydromorphologique.
9 paramètres (provisoires) en lien avec : - Régime tidal : Amplitude la marée, salinité, « classes de vagues », direction et vitesse des courants dominants - Morphologie : distribution des profondeurs en eau, composition du substrats (naturels /artificiels et distribution granulométrique), type de berge, type de Zone Intertidale, occupation du sol des ZI,
France
Indicateurs potentiels retenus : - Etendue des zones halines - Surface des zones intertidales et continuité longitudinale
- Connectivité, gradients de vitesse sur l’axe de l’estuaire
- Turbidité (et état d’oxygénation) - Faciès sédimentaires - Durée des étiages/crues
Méthode axée sur les pressions anthropiques (dragage, digues, ..) pour qualifier et quantifier deux types de liens :
(1) lien pressions anthropiques - hydromorphologie
(2) lien hydromorphologie - biologie Indica te urs / pa ramè tre s
Basé sur les pressions anthropiques 8 paramètres (liés aux pollutions, régime hydraulique, modifications
morphologiques et biologie) choisis pour les estuaires basques :
Pollution de l’eau (%) Sédiments pollués (%)
Prélèvements en eau (104 m3 par jour) Sédiments dragués (104 m3 par an) Protection des berges (%) Perte de zones intertidales (%) Aménagements ponctuels (n) Espèces introduites (n)
Royaume-Uni
Trois axes de travail :
"Changements de l’hydromorphologie observés" - incluant 7 paramètres "Impacts liés aux usages de la ressource" - incluant 16 paramètres "Qualité environnementale et sa perception" - incluant 10 paramètres
Centré sur 15 pressions anthropiques (dragage, épi, ...)
Divisé en modules type sensibilité écologique du milieu, étendue de la zone d'impact, …
Les pondérations sont modulées en fonction du type de milieu (estuaire, masse d'eau côtière) et en fonction de l'habitat (zone intertidale, profonde, ...)
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2.6.4. Conclusions et perspectives
Il semble que peu de travaux aient été menés en Europe sur le thème des indicateurs hydromorphologiques DCE estuariens et surtout qu’aucune démarche n’aborde les paramètres hydromorphologiques en lien avec la biologie comme le demande la DCE (mis à part le travail en cours dans le cadre du projet BEEST).
Une étude bibliographique sur les liens entre paramètres hydromorphologiques et paramètres biologiques du type de celle réalisée par Bio-Littoral (2007) – cf. 2.5.2 – pour les macroinvertébrés benthiques, pourrait fournir des bases pour la création d’indicateurs hydromorphologiques et notamment pour déterminer des seuils pertinents en lien avec la biologie.
Le chapitre 2 du rapport Harbasins (Harbasins, 2008a) fournit également un grand nombre de données sur les facteurs hydromorphologiques clefs influant sur les paramètres biologiques.
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3. Discussion et perspectives
A la lumière des informations récoltées et présentées précédemment, plusieurs points de discussion peuvent être relevés. Des perspectives de travail à venir peuvent aussi être dégagées.
3.1. La prise en compte de la salinité et le découpage en MET des estuaires
La très grande majorité des démarches, tous indicateurs confondus, est basée sur un raisonnement par classe de salinité. Les classes de salinité communément utilisées sont liées à la classification de Venise (Anonyme, 1959) souvent simplifiée en quatre classes : eaux polyhalines (>18), mésohalines (5-18), oligohalines (0,5-5) et eaux douces (< 0,5).
La salinité est un des facteurs structurants majeurs des communautés estuariennes et il a été montré qu’elle explique une très grande part de variabilité dans les systèmes estuariens. D’autre part, même si elle peut-être impactée par l’homme, la salinité dans un estuaire et sa variabilité sont en grande partie naturelles et peuvent souvent être considérées comme des paramètres intrinsèques au système. D’ailleurs la salinité entre en compte dans les critères préconisés par la DCE pour la caractérisation des eaux de surface (Directive 2000/60/CE, Annexe II).
En France, le découpage en masses d’eau des estuaires a parfois été réalisé en prenant en compte la salinité (ex. en Seine et en Gironde) souvent en raison d’enjeu de gestion locale, mais ceci n’a pas toujours été les cas : par exemple en estuaire de Loire une seule MET a été définie pour toute la zone estuarienne, depuis la limite de marée dynamique (eau douce) jusqu’aux eaux côtière salines. L’hétérogénéité engendrée par ces découpages complique l’application des différents indicateurs à l’échelle de la masse d’eau (parfois un estuaire entier, parfois une partie d’estuaire).
En considérant les zones halines lors de la construction des indicateurs, cela permettrait de s’affranchir des limites de MET (excepté les limites amont et aval définissant la zone d’eau de transition) pour ensuite revenir à l’échelle de la MET lors du diagnostic final. Ceci n’exclut pas la possibilité de pouvoir raisonner à l’échelle de l’estuaire dans son ensemble si cela est jugé plus pertinent.
Un autre point découlant de ce découpage en masses d’eau est que deux des grands estuaires français étudiés ici, la Seine et la Gironde, présentent au final des MET qui sont entièrement constituées d’eau douce. Si dans une masse d’eau représentant un estuaire entier, il n’est pas obligatoire de fournir une évaluation pour chaque partie de l’estuaire, l’évaluation doit tout de même correspondre à la masse d’eau concernée lorsqu’il n’y a qu’une seul classe de salinité. Ceci implique qu’il faut disposer d’indicateurs pour évaluer l’état écologique de chaque zone haline lorsque des estuaires ont été découpé en plusieurs biefs. Or il est ressorti de cette synthèse que les indicateurs utilisés en zones salines sont inadaptés pour évaluer l’état écologique des zones fluviales tidales. D’autre part la construction d’indicateurs spécifiques à ces zones pose certains problèmes en raison de la méconnaissance générale de ces secteurs des estuaires (Meire et al., 2005). Peu de pays s’y sont spécifiquement intéressés, soit parce que dans leurs estuaires les zones amont d’eau douce représentent des surfaces trop petites (ex. Pays Basque), soit parce qu’ils ont choisi d’étudier ces zones comme des rivières (ex. Pays-Bas), soit enfin parce qu’ils n’ont pas encore pu travailler sur cette question par manque de données (ex. Royaume-Uni). Au final, seules la Belgique, la France et l’Allemagne semblent travailler sur la définition d’indicateurs spécifiques pour les zones fluviales tidales situées dans la partie amont des estuaires.
En France, il est à noter qu’à ce jour les équipes de recherche travaillant sur les eaux douces ont été peu sollicitées sur cette question et elles ont déjà beaucoup à faire sur les rivières et
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58 grands fleuves où la marée ne se fait pas sentir. Elles ont pourtant développé un certain nombre d’outils pour les rivières qui pourraient éventuellement être adaptés aux zones fluviales tidales amont des estuaires. Généralement le principal obstacle à cette adaptation est la nécessité d’adapter le protocole de récolte des données en petits cours d’eau à des cours